HAL Id: hal-00767600
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Submitted on 20 Dec 2012
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C. Gauroy, V. Gouy, N. Carluer
To cite this version:
C. Gauroy, V. Gouy, N. Carluer. Interprétation des données de surveillance de la contamination des
eaux de surface par les pesticides par hydro-écorégion. Sciences Eaux & Territoires, INRAE, 2012, 11
p. �10.14758/SET-REVUE.2012.HS.04�. �hal-00767600�
Hor s-sér ie 2012 Sciences Eaux
& Territoires La revue d'Irstea
Article hors-série numéro 8
Interprétation des données de surveillance de la contamination des eaux de surface par les pesticides par hydro-écorégion
Christine GAUROY, Véronique GOUY et Nadia CARLUER
www.set-revue.fr
Sciences Eaux & Territoires, la revue d'Irstea
Article hors-série numéro 8 – 2012 Directeur de la publication : Jean-Marc Bournigal Directeur éditorial : Nicolas de Menthière
Comité éditorial : Louis-Joseph Brossollet, Denis Cassard, Camille Cédra, André évette, Véronique Gouy, Alain Hénaut, Bruno Hérault, Emmanuelle Jannès-Ober, Philippe Jannot, Virginie Keller, Thomas Curt, André Le Bozec, Gwenael Philippe, Chrystel Prudhomme et Michel Vallance.
Rédactrice en chef : Caroline Martin
Secrétariat de rédaction et mise en page : Valérie Pagneux Infographie : Françoise Peyriguer
Conception de la maquette : CBat Contact édition et administration : Irstea-DPV 1 rue Pierre-Gilles de Gennes – CS 10030 92761 Antony Cedex
Tél. : 01 40 96 61 21 – Fax : 01 40 96 61 64 E-mail : set-revue@irstea.fr
Numéro paritaire : 0511 B 07860 – Dépôt légal : à parution N°ISSN : 2109-3016
Interprétation des données de surveillance de la contamination des eaux de surface
par les pesticides par hydro-écorégion
a surveillance de la qualité des eaux en France est nécessaire pour répondre aux exi- gences de la directive cadre sur l’eau (DCE, 2000/60), ainsi que pour répondre à une préoccupation sociétale quant à la qualité des milieux aquatiques et des risques poten- tiels induits pour la santé humaine et les écosystèmes (photo w ). C’est notamment le cas pour la contamination par les pesticides, d’autant que « les niveaux de conta- mination sont significatifs » (Institut français de l'envi- ronnement, 2007).
Cette surveillance est assurée par différents réseaux qui réalisent des analyses de la présence ponctuelle de pes- ticides dans l’eau. Cependant, les millions de données ainsi collectées sont difficiles à interpréter. Les rapports annuels de l’Institut français de l'environnement (Ifen) puis du Service d’observation et de statistiques (SOeS) du ministère chargé de l’écologie donnent une appré- ciation de l’état général de la qualité des eaux. Un indi- cateur appréhende la contamination par les pesticides au niveau de chaque point de prélèvement : SEQ-eau
1avant 2006, puis moyenne annuelle des concentrations totales en pesticides de chaque prélèvement, la concen- tration totale étant la somme des concentrations des pes- ticides quantifiés. Les différentes substances sont com- parées à l’échelle nationale (taux de quantification, par exemple). Une des difficultés est de connaître l’évolution de la contamination (Ifen, 2007).
Une demande forte est également exprimée de pouvoir mieux connaître et caractériser l’état de la contamina- tion et l’exposition résultante des organismes aquatiques.
Bien que peu de pesticides fassent partie des molécules prioritaires, ces produits contribuent à l’ambiance chimique et donc à l'état écologique. Il est également important d’identifier les facteurs dont dépend princi- palement la contamination, ainsi que les pesticides ou les milieux qui présentent le risque le plus important.
Notamment, une des demandes de la directive cadre européenne sur l’eau (DCE) est d’identifier les zones à risques et d’agir sur les causes, objectifs que l’interpréta- tion habituellement faite des données de surveillance ne permet pas d’atteindre.
Cet article présente une méthode d’interprétation, par regroupement des données par hydro-écorégions (HER), qui vise à lever certaines contraintes pour tenter de répondre à ces questions et de fournir un appui aux poli- tiques publiques dans ce domaine. Cette méthode a été développée à partir des herbicides car on dispose plus facilement de données et de mesures sur ces substances que sur les fongicides ou les insecticides. Nous présen- tons tout d’abord les données disponibles et les limites qu’elles présentent du point de vue de leur analyse et de leur interprétation ; nous exposons la méthode élaborée, les résultats qu’elle permet d’obtenir, puis terminons par une analyse critique de la méthode et des perspectives possibles.
Des données hétérogènes
Les données étudiées sont celles centralisées par l’Ifen puis par le SOeS entre 1997 et 2009 (Ifen, 2007 ; SOeS ,2010). Chaque analyse est caractérisée par le lieu où l’eau a été prélevée (station de prélèvement), la date du prélèvement et la molécule analysée.
L'organisation des réseaux de surveillance
Entre 1997 et 2006, l’Ifen utilisait les données provenant de nombreux organismes (agences de l’eau, conseils généraux, DDASS
2, producteurs d’eau potable ou groupes régionaux de suivi et de lutte contre la pollution
L
La contamination de l’eau par les pesticides est un des principaux problèmes liés aux activités agricoles. Face aux résultats des millions d’analyses ponctuelles de la présence de pesticides dans les eaux de surface, les scientifiques d'Irstea ont élaboré une méthode d’interprétation basée sur le regroupement des données par hydro-écorégions qui permet de décrire
la contamination et de faire le lien avec les pratiques agricoles.
1. Système d‘évaluation de la qualité de l’eau.
2. Direction départementale des administrations sanitaires
et sociales.
des eaux par les pesticides) ayant des objectifs et des moyens différents, et donc des stratégies d’échantillon- nage différentes (en termes de fréquence et dates de pré- lèvements, de localisation des stations de prélèvement ou de substances analysées).
En 2006, une réorganisation des réseaux de surveillance a conduit à deux grands types de réseaux gérés par les agences de l’eau : le réseau de contrôle de surveillance (RCS) pour établir un diagnostic représentatif de la qualité des cours d’eau français, et le réseau de contrôle opération- nel (RCO) pour suivre les masses d’eau dégradées ou en cours d’amélioration en ciblant les paramètres à surveiller.
Une évolution de la localisation des prélèvements
Entre 1997 et 2006, 38 % seulement des stations de pré- lèvements ont été surveillées plus de deux ans. Cela a des conséquences importantes sur la possibilité d’esti- mer l’évolution de la contamination par les pesticides.
La réorganisation des réseaux en 2006 a conduit à l’arrêt de la surveillance dans certaines stations, en parallèle à la définition de nouvelles stations.
Une variabilité des limites de détection et de quantification
L’interprétation des données provenant des réseaux de surveillance doit tenir compte de la limite de quantifi- cation (LQ) de la substance considérée. Or celle-ci peut être très différente selon les molécules, les laboratoires et les années. Notamment, l’amélioration des techniques d’analyse au cours du temps permet de faire baisser les seuils d’analyse. Cette variabilité a des conséquences sur certains indicateurs utilisés pour estimer la contamina- tion, comme le taux de quantifications (encadré w ) ou la moyenne des concentrations.
Par exemple, entre 1997 et 2006, le lindane (Hexachlo- rocyclohexane gamma) et la terbuthylazine ont eu des
taux de quantifications pour l’ensemble des analyses très proches (respectivement 8,07 % et 8,26 %), alors que les niveaux de contaminations sont beaucoup plus bas dans le cas du lindane (moyenne des concentrations quanti- fiées respectivement de 0,01 μg/L et de 0,13 μg/L). En effet, le lindane peut être quantifié à des concentrations plus faibles que la terbuthylazine.
Une variabilité des listes de molécules recherchées
La liste des molécules recherchées dans les prélèvements est elle aussi variable. Par exemple, en 2007, l’AMPA (acide aminomethylphosphonique), un métabolite du glyphosate, n’a été recherché que sur 36,9 % des sta- tions. Or, c’est la molécule qui est la plus fréquemment quantifiée parmi les pesticides et leurs métabolites (SOeS, 2010). La concentration totale en pesticides, estimée par la somme des concentrations de chaque pesticide, n’a donc pas la même signification selon que l’AMPA a été recherché ou non.
© M. Carrouée (Irstea)
w"La surveillance de la qualité des eaux est nécessaire pour répondre aux exigences de la directive cadre sur l’eau.
Pesticide : substance utilisée pour lutter contre des organismes considérés comme nuisibles.
Métabolite : substance résultant de la dégradation d’une molécule mère dans l’environnement.
Contamination : présence anormale d’une substance dans un milieu. Ici on considère que la
présence d’un pesticide dans l’eau est une contamination, quelle que soit sa concentration.
Limite de détection (LD) : concentration à partir de laquelle le laboratoire menant l’analyse
peut assurer avec certitude la présence d’une substance.
Limite de quantification (LQ) : concentration à partir de laquelle le laboratoire menant
l’analyse peut indiquer avec certitude la concentration d’une substance.
Quantification : présence dans un prélèvement d’une substance à une concentration
supérieure à sa limite de quantification.
Taux de quantifications : nombre de quantifications divisé par le nombre d’analyses
réalisées.
90e centile : valeur telle que 90 % des données sont inférieures à cette valeur et 10 %
supérieures.
w glossaire
3
Une variabilité du nombre d’analyses et des dates de prélèvements à l’échelle d’une station
La fréquence de prélèvement et la liste des pesticides recherchés à une station dépendent de l’objectif du réseau de surveillance, sachant que ces deux para- mètres sont limités par le coût des prélèvements et des analyses.
En 2005, par exemple, le nombre de prélèvements par station (tous réseaux confondus) a varié entre 1 et 91 avec une moyenne de six prélèvements et un écart-type de 5,5. Les prélèvements les plus fréquents ont lieu dans les captages pour l’alimentation en eau potable les plus importants (Ifen 2007).
w Localisation des stations en Bretagne.
3. http://www.hydro.eaufrance.fr/
x Résultats d’analyses ponctuelles d’isoproturon entre 2001 et 2006 dans l’Elorn à Pont-Ar-Bled (station A), à la retenue de Rophemel sur la Rance (station B) et au barrage de la Valière (station C).
Les points ont été reliés pour une meilleure lisibilité, mais cela ne présage pas des concentrations réelles entre deux mesures.
Depuis 2006, les recommandations minimales pour le suivi des pesticides par les réseaux des agences de l’eau sont :
• pour le contrôle de surveillance : des analyses dans 25 % des points, une année sur trois, quatre fois par an ;
• pour le contrôle opérationnel : des analyses à des points représentatifs d’une masse d’eau, tous les ans, quatre fois par an.
De 2007 à 2009, il y a eu entre un et quarante-sept prélèvements par station et par an pour les réseaux des agences de l’eau (un quart des 2 960 stations ont eu au moins quatre prélèvements par an et 4 % en ont eu au moins huit par an).
La fréquence de prélèvement choisie pour une station de surveillance va avoir des conséquences sur l’interpréta- tion qu’il sera possible de faire des données ainsi collec- tées à l’échelle de cette station : logiquement, moins il y aura de prélèvements, moins l’estimation de l’état de la contamination à cette station sera fi able. De plus, cette fi abilité dépend aussi de la dynamique des concertations en pesticides : pour une même fréquence de prélève- ments, plus la concentration varie rapidement, moins l’estimation de l’état de la contamination sera fi able. Or, la dynamique des concentrations est variable d’une sta- tion à l’autre et d’une molécule à l’autre.
Différentes vitesses de variation des concentrations entre les stations de surveillance : exemple de l’isoproturon en Bretagne
Les variations des concentrations en pesticide dans les
cours d’eau peuvent être illustrées par l’exemple de l’iso-
proturon dans trois sites en Bretagne, choisis parmi ceux
où la fréquence de prélèvement est la plus élevée. Ces
sites sont situés sur l’Elorn à l’usine d’eau de Pont-Ar-
Bled (station A, bassin versant de 260 km², module de
5,6 m
3/s)
3, au niveau de la retenue de Rophemel sur la
Rance (station B, bassin versant de 380 km², module de
2,6 m
3/s, volume de la retenue : 5 Mm
3) et au barrage de
la Valière (station C, bassin versant de 68 km², module
de 0,38 m
3/s, volume de la retenue : 5,2 Mm
3) – fi gure w .
Le graphe des concentrations (fi gure x ) montre que la
station A présente entre deux et une dizaine de pics de
contamination allant jusqu’à 0,6 μg/L et qui durent de
l’ordre d’une ou quelques semaines. À la station B, on
enregistre des concentrations supérieures à 0,1 μg/L
pendant plusieurs mois avec un maximum à 1,1 μg/L,
tandis que la contamination dure au moins six mois à
la station C. On peut supposer que la contamination est
plus tamponnée dans ces deux stations à cause des rete-
nues d’eau. Cependant, une diffi culté pour comparer ces
résultats est que les fréquences de prélèvements sont très
différentes : en moyenne un tous les trois jours pour la
station A, un toutes les deux semaines pour la station B et
un par mois pour la station C. En 1999, la concentration
en isoproturon à la station A a augmenté de 1,26 μg/L en
une journée, mais on ne peut pas savoir si dans les deux
autres stations, la concentration peut varier aussi vite, car
les analyses ne sont pas assez fréquentes.
Conséquences pour l’interprétation des données à l’échelle d’une station de surveillance
Ces différences de comportement selon les stations de surveillance ont des conséquences sur la fréquence de surveillance optimale. Nous avons vu qu’avec une ana- lyse par mois, on pouvait détecter de longues périodes de contamination par l’isoproturon à la station C, même si on rate sûrement le maximum. En revanche, nous pouvons constater, sur la fi gure y , que diminuer la fré- quence des prélèvements de la station A à des pas heb- domadaire ou mensuel n’aurait pas permis de détecter tous les pics de contamination. Par exemple, en 2003, en ne sélectionnant qu’une analyse par semaine, ce qui est déjà une fréquence de surveillance exceptionnelle, on ne détecte pas la contamination. Les maxima mesurés, par exemple, sont donc très différents selon la fréquence
y Résultats d’analyses ponctuelles d’isoproturon dans l’Elorn à Pont-Ar-Bled (station A) entre 2003 et 2006, avec toutes les analyses à disposition (une toutes les 2,5 semaines) ou en sélectionnant seulement une analyse par semaine puis une par mois.
d’échantillonnage choisie, ainsi que d’autres indica- teurs. En 2006, en ne sélectionnant qu’une analyse par mois, le maximum est de 0,07 μg/L, le 90
ecentile est de 0,059 μg/L et le pourcentage de concentrations supé- rieures à 0,1 μg/L est nul, comparés à respectivement 0,33 μg/L, 0,075 μg/L et 8 % si on utilise tous les résultats d’analyses disponibles.
La vitesse de variation des concentrations varie égale- ment selon les substances. Pour les molécules mobiles mais qui se dégradent vite, il faudrait des fréquences d’échantillonnage plus élevées que pour les molécules qui ont une longue demi-vie, ou pour les molécules qui s’adsorbent fortement et qui sont probablement expor- tées de façon plus fugace (en fonction de la dynamique hydrologique) que les substances à forte solubilité et faible coeffi cient d’adsorption.
y Résultats d’analyses ponctuelles d’isoproturon dans l’Elorn à Pont-Ar-Bled (station A) entre 2003 et 2006, avec toutes les analyses à disposition (une toutes les 2,5 semaines) ou en sélectionnant seulement une analyse par semaine puis une par mois.
Interprétation des données de surveillance de la contamination des eaux de surface
par les pesticides par hydro-écorégion 5
Une étude des concentrations en diuron dans une rivière du Beaujolais a également montré qu’avec un échantil- lonnage ponctuel, même avec une fréquence hebdoma- daire, on sous-estime la concentration moyenne durant les périodes de traitement les plus pluvieuses (Rabiet et al., 2010), alors que la fréquence minimale obligatoire dans les réseaux de surveillance est de quatre fois par an.
Des profi ls de contamination par hydro-écorégions
Nous avons vu que la fréquence d’échantillonnage est souvent trop faible pour bien détecter la contamina- tion par les pesticides au niveau d’une seule station de surveillance, et que l’évaluation de la contamination à cette échelle est également rendue diffi cile par l'évolu- tion des plans de surveillance (stations non suivies d’une année à l’autre, modifi cations des listes de molécules à rechercher…).
Ainsi, il nous a semblé intéressant de tester une démarche tentant d’interpréter les données à une échelle plus large, en regroupant les données issues de stations de surveil- lance différentes, mais dont les bassins versants ont un fonctionnement relativement homogène du point de vue des transferts de pesticides. Une telle démarche permet a priori d’étudier l’évolution des contaminations au cours d’une année malgré les faibles fréquences de prélève- ment, et diminue les conséquences des réorganisations des réseaux sur l’estimation de la contamination.
Les hydro-écorégions (fi gure z) ont été défi nies pour établir une typologie des milieux aquatiques et des peuplements associés (Wasson et al., 2002), dans le cadre de l’évaluation de l’état écologique des cours d’eau requise par la DCE.
Elles ont donc été délimitées en fonction de plusieurs paramètres qui infl uencent les milieux aquatiques
et leur peuplement : géologie (nature des roches), relief (altitude, pente), hydrographie (structure et organisation du réseau) et climat (régime des précipitations et températures maximales, interprétées par rapport à la végétation naturelle).
Elles sont constituées de deux niveaux hiérarchiques. « le niveau 1 (HER-1) correspond aux grandes structures géophysiques et climatiques » (22 entités), et « le niveau 2 (HER-2) correspond à des variations régionales à l’intérieur de ces types, ou dans certains cas à des « exceptions typologiques » dans des ensembles par ailleurs beaucoup plus homogènes » (109 entités).
2
les hydro-écorégions
Méthode
Le découpage choisi est celui des hydro-écorégions de niveau 1 (HER). En effet, ces entités ont été défi nies par rapport à la plupart des facteurs susceptibles d’infl uencer la contamination des eaux de surface par les pesticides (encadré x et fi gure z ). L’occupation et les caractéris- tiques du sol, qui sont déterminants dans les transferts de produits phytosanitaires (Corpen, 1999), ne font pas partie des critères qui ont servi à la défi nition des HER.
Cependant, elles sont indirectement prises en compte car la répartition des cultures est fortement dépendante des caractéristiques du milieu, de même que la pédologie est intimement liée aux caractéristiques considérées dans la délimitation des HER.
Nous avons ensuite élaboré des « profi ls de contamina- tion », c’est-à-dire l’évolution de la contamination par une molécule au cours de l’année dans une HER. Pour cela, nous avons utilisé le 90
ecentile des concentrations mesurées (exemple sur la fi gure { ).
Nous avons pris comme concentration la valeur obtenue en cas de quantifi cation, la moitié de la valeur du seuil de quantifi cation en cas de détection non quantifi ée, et 0 si pas de détection. Le choix d’utiliser la moitié de la limite de quantifi cation (LQ) en cas de détections de traces peut, selon les cas, surestimer ou sous-estimer la contamination, mais cela ne concerne de toute façon qu’une part négligeable des analyses (moins de 0,1 %), et dans certaines bases de données, ce cas n’est pas distin-
z Carte des HER de niveau 1 de France métropolitaine.
gué du cas suivant. Faire l’approximation que la contami- nation est nulle si la molécule n’a pas été détectée peut conduire à sous-estimer la contamination. Si l’indicateur est nul, cela veut dire qu’il n’y a pas eu de contamination ou une contamination trop faible pour être quantifi ée.
Nous avons ensuite groupé les données obtenues par quinzaine (premiers quinze jours de chaque mois, et restant du mois).
Utiliser le 90
ecentile (exemple sur la fi gure { ) permet de s’affranchir des valeurs exceptionnellement élevées, tout en permettant de visualiser les contaminations (en général, la médiane est nulle car il y a peu de quantifi - cations). Des essais ont été faits avec d’autres centiles et le 90
ecentile a été retenu car il paraissait être le meilleur compromis pour ces deux critères.
On peut également utiliser un indicateur qui est le pour- centage d’analyses où une concentration de la substance supérieure à 0,1 μg/L a été quantifi ée. Cet indicateur est préférable au taux de quantifi cation, car il s’affranchit de la variabilité des LQ. Le seuil de 0,1 μg/L a été choisi, car 97,8 % des LQ ou LD renseignées dans la base de données sont inférieures ou égales à ce seuil.
Exemples d'application de la méthode
L’intérêt de l’interprétation à l’échelle des HER va être illustré par quelques exemples.
Variations saisonnières
Pour les molécules présentant de nombreuses quantifi - cations, les courbes de 90
ecentile présentent une allure similaire d’une année à l’autre. Par exemple, pour l’iso- proturon dans l’HER armoricaine, on met en évidence deux périodes de contaminations (fi gure ¦ ). L’isoprotu- ron est utilisé pour désherber les céréales. La première période de contaminations, à partir de février, suit les applications de sortie d’hiver. La deuxième période, en novembre et décembre, correspond au désherbage au semis des céréales d’hiver.
Cependant, en plus de cette similarité, ces profils peuvent montrer des différences secondaires d’une année à l’autre, soit lors d’années climatiques particu- lières (on peut faire l’hypothèse que, dans l’exemple de l’isoproturon, les contaminations observées en 2003 ont été plutôt faibles à cause de la sécheresse), soit par suite de l’évolution des pratiques.
Tendances interannuelles
Ainsi, à l’échelle de la France, on constate que l’atrazine présentait une période de contamination assez longue chaque année, d’avril à octobre, avec un maximum en juin-juillet. Cependant, la valeur de ce maximum a baissé depuis 1997 (fi gure } ). Ceci est cohérent avec les usages de l’atrazine, herbicide homologué sur maïs : dans un premier temps, des réductions de doses et des interdictions locales ont causé une diminution lente des contaminations, jusqu’à fi n 2003 où l’atrazine a été tota- lement interdite. On observe ainsi une nette diminution des détections entre 2003 et 2004, et un bruit de fond depuis.
Variations géographiques
D’une région à l’autre, on peut mettre en évidence des différences de profi ls de détections : importance des concentrations, étalement, dates des pics…
} Atrazine, France métropolitaine : évolution du 90
ecentile par quinzaine de jours des résultats d'analyse.
{ Exemple de profi l de contamination (90
ecentile par quinzaine) pour le diuron dans l'HER Alsace en 2003.
¦ Profi l de contamination de l'isoproturon dans l'HER armoricaine.
Nous avons vu que l’isoproturon était détecté dans les eaux de surface surtout au printemps et à la fi n de l’au- tomne. Ces périodes sont toutefois décalées entre les régions. Les détections de printemps sont plus tardives en Alsace que dans l’HER armoricaine, alors que celles
} Atrazine, France métropolitaine : évolution du 90
ecentile par quinzaine de jours des résultats d'analyse.
{ Exemple de profi l de contamination (90
ecentile par quinzaine) pour le diuron dans l'HER Alsace en 2003.
¦ Profi l de contamination de l'isoproturon dans l'HER armoricaine.
Interprétation des données de surveillance de la contamination des eaux de surface
par les pesticides par hydro-écorégion 7
d’automne ont lieu plus tôt et sont plus importantes (fi gure ˜ ). On observe une situation intermédiaire en Plaine de la Saône (HER 15). Ceci est cohérent avec les différences climatiques : à l’est, la reprise de végéta- tion est plus tardive, et donc les applications d’herbi- cides aussi, tandis que le semis d’automne est réalisé plus tôt.
Les différences de périodes de contamination peuvent également être dues à des différences d’usages. Par exemple, le diuron (herbicide) est détecté surtout en avril et mai dans les régions viticoles comme l’HER 15 Plaine de la Saône (Beaujolais et Bourgogne), tandis que
˜ Profi l de contamination pour l'isoproturon, de 1997 à 2006 confondues, pour les HER 12 (Armoricain), 15 (Plaine de la Saône) et 18 (Alsace).
ʼ Pourcentage de concentrations supérieures à 0,1 µg/L par HER de 1997 à 2006, pour trois molécules utilisées sur céréales, en fonction du pourcentage de surface de l’HER cultivée en orge ou blé tendre en 2000 (d’après le RGA 2000),
et droites de régression linéaire correspondantes.
dans les autres régions comme l’HER 20 Dépôts argilo- sableux, où le diuron est utilisé en zones non agricoles, le maximum de détection est plus tardif (juin et juillet).
Quant à l’importance des contaminations, elles dépendent logiquement en partie des quantités appli- quées. Pour estimer grossièrement ces quantités, nous avons utilisé les surfaces des cultures déclarées par can- ton lors du recensement général agricole (RGA) réalisé en 2000
4, en posant comme hypothèses que les surfaces de cultures en 2000 sont représentatives de celles des années 1997 à 2006 et que les doses de substances utili- sées sur une culture donnée sont identiques dans toutes les régions.
La figure ʼ montre qu’en effet, le pourcentage de concentrations supérieures à 0,1 μg/L par HER de l’iso- proturon, du 2,4-MCPA et du chlortoluron peut être expliqué en partie (entre 57 et 62 %) par le pourcentage de surface en orge ou blé tendre. Pour une même molé- cule, la variabilité qui reste inexpliquée peut être due à la méthode et aux données utilisées, aux différences de vulnérabilité des HER vis-à-vis des transferts de pes- ticides (dues à la pédologie, au climat ou à l’hydrogéo- logie…), ou à des différences de doses appliquées entre les régions. Il faudrait connaître les quantités réellement appliquées pour écarter la part de variabilité due à ce dernier facteur.
Variabilité entre molécules
On peut constater sur la fi gure ʼ que l’isoproturon pré- sente globalement une contamination plus importante que le chlortoluron, qui lui-même a une contamination plus importante que le 2,4-MCPA.
Les différences observées entre ces molécules utilisées sur les mêmes cultures peuvent être dues à des diffé- rences de doses ou de propriétés des molécules (comme la demi-vie ou le coeffi cient d’absorption sur le carbone organique). Des analyses en composantes principales sur le pourcentage de concentrations supérieures à 0,1 μg/L par molécule et HER, pour une sélection de 55 subs- tances actives ou métabolites, ont également montré que les contaminations sont effectivement liées à la localisa- tion des cultures cibles, mais elles n’ont pas permis de mettre en évidence de lien entre l’importance des conta- minations et les propriétés des molécules. Là encore, il faudrait connaître les quantités appliquées pour dissocier la part qui résulte des différences de doses de celle due aux propriétés des molécules.
Applications et évolutions de la méthode Apports de la méthode
pour les politiques publiques
Cette méthode, en permettant de mettre en évidence l’état de la contamination des eaux de surface par les pesticides à partir des données de surveillance, peut fournir une base aux politiques publiques qui nécessitent une connaissance de la contamination.
Surveillance de la contamination
Lors de la demande d’autorisation de mise sur le marché d’un produit phytosanitaire, ou de modifi cation de ses usages, les risques induits par l’utilisation de ce produit sont évalués a priori. Notamment, des concentrations
4. http://www.agreste.agriculture.gouv.fr/publications/recensement-agricole-58/˜ Profi l de contamination pour l'isoproturon, de 1997 à 2006 confondues, pour les HER 12 (Armoricain), 15 (Plaine de la Saône) et 18 (Alsace).
ʼ Pourcentage de concentrations supérieures à 0,1 µg/L par HER de 1997 à 2006, pour trois molécules utilisées sur céréales, en fonction du pourcentage de surface de l’HER cultivée en orge ou blé tendre en 2000 (d’après le RGA 2000),
et droites de régression linéaire correspondantes.
maximales prévisibles dans les eaux sont calculées. La surveillance de la contamination après la mise sur le marché des produits permet de vérifier si l’évaluation du risque a été correcte. Les profils de contamination peuvent ainsi être comparés aux concentrations prévi- sibles. De même, ils pourraient également être utilisés pour la validation des outils d’évaluation des risques de contamination développés pour le rapportage DCE (outils ARPEGES de l’Onema et Irstea et MERCAT’EAU de Footways).
Le regroupement des données par HER permet d’étudier l’évolution de la contamination d’année en année, ce qui est intéressant pour évaluer l’effet de la mise en place de mesures de gestion du risque (diminution des doses, aug- mentation des zones non traitées, installation de zones tampons, interdiction de certains usages…).
Enfin, les profils de contamination peuvent être utilisés pour ajuster les plans de surveillance pour les produits déjà retrouvés dans les eaux, en ciblant les périodes où la contamination est la plus élevée. Nous avons vu que l’évaluation de la contamination était très contrainte par la fréquence d’analyses. Un moyen de réduire le risque de ne pas détecter un pic de contamination tout en gar- dant le même nombre d’analyses, et donc le même coût, serait de concentrer les analyses pendant les périodes où la contamination est le plus susceptible de se produire, soit en choisissant les dates des prélèvements (faisable s’il y a des cultures majoritaires avec des périodes de traitement, et donc d’exportation, privilégiées), soit en sélectionnant les molécules que l’on va analyser dans les prélèvements (inutile en cas d’analyses multi-résidus).
Identification des situations à risque pour les organismes aquatiques ou la santé humaine Une directive européenne définit le bon état chimique des masses d’eau de surface comme le respect des normes de qualité environnementale (NQE). Ces NQE sont des limites de concentration, de deux types :
• la concertation moyenne de la substance considérée, calculée sur une période d’un an. Cette norme vise à garantir la qualité du milieu aquatique vis-à-vis de l’ex- position chronique des organismes ;
• la concentration maximale admissible de la substance, mesurée de manière ponctuelle. Cette seconde norme vise à limiter les pics de pollution et donc l’exposition aiguë des organismes.
Elles sont définies en fonction de l’effet de ces substances sur les organismes aquatiques, les prédateurs supérieurs et la santé humaine. Des NQE ont été fixées au niveau européen pour les substances dites prioritaires et dan- gereuses, parmi lesquelles figurent treize pesticides ou groupes de pesticides, et au niveau français pour des substances pertinentes dont cinq pesticides.
Une méthode d’interprétation des données telle que le calcul d’un profil de contamination est cohérente avec cette logique de vérifier, d’une part, la qualité à court terme, et d’autre part, la qualité à long terme de l’eau.
Elle permet d’identifier, par comparaison entre le profil de contamination et les NQE, les régions où une subs- tance prioritaire ou pertinente peut présenter un risque pour les organismes.
Étude de la chaîne pression-contamination-impact La caractérisation de la contamination des eaux est nécessaire, d’une part pour l’étude du lien de causalité entre pression phytosanitaire et contamination (et donc exposition des organismes aquatiques), et d’autre part entre exposition des organismes aquatiques et impact sur ces organismes de la pollution.
Une meilleure connaissance du lien entre pression et contamination permettrait notamment d’expliciter l’in- fluence de la vulnérabilité du milieu et des propriétés des molécules (vitesse de dégradation ou capacité d’adsorp- tion, par exemple) sur les transferts de pesticides. Pour cela, il faudrait toutefois disposer de données quantita- tives sur l’utilisation des produits phytosanitaires, pour isoler l’influence des autres facteurs. La Banque natio- nale des ventes de produits phytopharmaceutiques par les distributeurs (BNVD), qui contient les données déclarées par les distributeurs pour le paiement de la redevance pour pollutions diffuses à partir du 1
erjan- vier 2008, pourrait fournir les données nécessaires, sous réserve que la résolution de restitution de ces données soit suffisante. Identifier les paramètres qui jouent le plus sur les transferts vers les eaux de surface permettrait la définition de plans d’actions visant à réduire la contami- nation, en adaptant les pratiques culturales.
Enfin, après l’étude du lien pression-contamination, il pourrait également être intéressant de faire le lien avec l’impact des molécules sur le milieu aquatique, en com- parant la contamination et les données biologiques observées (indice IBGN, par exemple) pour tenter d’éta- blir un lien de cause à effet.
Le Groupe d’experts recherche (GER) de l’axe 3 du plan Ecophyto 2018 a identifié comme besoin de recherche prioritaire l’exploration de la connexion entre usages et risques, notamment par la validation d’indicateurs per- mettant de décrire la chaîne pratiques-pressions-impacts.
La méthode d’évaluation de la contamination par HER peut être utilisée dans cette optique.
Découpage géographique
La méthode a été construite en regroupant les mesures issues de toutes les stations de prélèvement selon un découpage qui a priori était adapté, car les facteurs influençant les processus dominant les transferts de pesticides y sont supposés globalement homogènes. La méthode basée sur ce découpage montre des résultats intéressants et cohérents. Cependant, cela ne garantit pas que ce découpage soit le plus adapté. En effet, il peut y avoir des disparités à l’intérieur d’une entité, qui soient masquées par le fait de regrouper les données.
On pourrait notamment essayer des entités plus petites, ou un découpage toujours basé sur les HER, mais modi- fié pour être mieux adapté à l’occupation du sol. Nous n’avons cependant pas trouvé de méthode adaptée pour comparer la pertinence des différents découpages. Nous avons vu que les données à l’échelle d’une station sont souvent insuffisantes pour comparer les stations les unes aux autres sur la seule base des contaminations obser- vées. Nous avons essayé de mettre en évidence des hétérogénéités à l’intérieur des plus grandes HER pour quelques exemples de molécules, en se basant sur les
Interprétation des données de surveillance de la contamination des eaux de surface
par les pesticides par hydro-écorégion 9
courbes annuelles de 90
ecentile. Par exemple, pour l’isoproturon dans l’HER des Tables calcaires, les valeurs du maximum pris par ces courbes entre janvier et juillet chaque année de 1997 à 2006, ainsi que leur intégrale (aire sous la courbe), sont statistiquement différentes entre le Sud (correspondant aux HER de niveau 2 « Cha- rentes Poitou » et « Sud Loire ») et le Nord de l’HER (test de Wilcoxon, p-value < 0,01). Il en est de même pour les maxima et les intégrales de janvier à juillet. Globa- lement, les contaminations d’isoproturon observées sont donc plus importantes dans le Nord de l’HER des Tables calcaires que dans le Sud. De la même façon, les dates du maximum de 90
ecentile d’août à décembre
\ Découpage basé sur les HER et l’occupation du sol, et orientation technico-économique des exploitations agricoles (Otex) majoritaire par commune (source des Otex : Agreste, recensement agricole 2000).
sont statistiquement différentes entre l’Ouest et l’Est de cette HER (en le découpant selon une ligne) : les conta- minations automnales ont lieu plus tôt dans l’Ouest que dans l’Est. Pour l’isoproturon, on peut donc mettre en évidence des disparités à l’intérieur de l’HER Tables cal- caires. Cependant, il faudrait refaire le même travail pour toutes les molécules et toutes les régions.
Nous proposons donc en première analyse de se baser sur un découpage par HER de niveau 1 qui semble a priori pertinent, tout en gardant la possibilité d’affi ner le découpage si on veut étudier plus précisément cer- taines molécules où régions pour lesquelles plus de don- nées sont disponibles.
\ Découpage basé sur les HER et l’occupation du sol, et orientation technico-économique des exploitations
agricoles (Otex) majoritaire par commune (source des Otex : Agreste, recensement agricole 2000).
Christine GAUROY, Véronique GOUY et Nadia CARLUER
Irstea, centre de Lyon, UR MALY
Milieux aquatiques, écologie et pollutions 5 rue de la Doua, CS70077
69626 Villeurbanne Cedex christine.gauroy@irstea.fr veronique.gouy@irstea.fr nadia.carluer@irstea.fr
Les auteurs
Nous remercions le SOeS pour nous avoir fourni
les données et l’Onema pour le financement de cette étude.
Remerciements
CORPEN, 1999, Désherbage : éléments de raisonnement pour une maîtrise des adventices limitant les risques de pollution
des eaux par les produits phytosanitaires, CORPEN, groupe PHYTOPRAT.
IFEN, 2007, Les pesticides dans les eaux - Données 2005, 36 p.
RABIET, M., MARGOUM, C., GOUY, V., CARLUER, N., COQUERY, M., 2010, Assessing pesticide concentrations and fluxes
in the stream of a small vineyard catchment-Effect of sampling frequency, Environmental Pollution, vol. 158, n° 3, p. 737-748.
SOeS., 2010, Les pesticides dans les milieux aquatiques, Données 2007, 48 p.
WASSON, J.-G., CHANDESRIS, A., PELLA, H., 2002, Les hydro-écorégions de France métropolitaine, approche régionale
